王學(xué)文，劉鴻雁，何 進(jìn)

（貴州大學(xué)農(nóng)學(xué)院, 貴州 貴陽 550025）

重金屬污染已成為全球關(guān)注的問題。生態(tài)保護(hù)部和自然資源部最新發(fā)布的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》[1]顯示，全國(guó)土壤總的點(diǎn)位超標(biāo)率16.1%，耕地點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%，在調(diào)查的81 塊工業(yè)廢棄地的775 個(gè)土壤點(diǎn)位中，超標(biāo)點(diǎn)位占34.9%，其中無機(jī)污染汞(Hg)、砷(As)、鉛(Pb)的點(diǎn)位超標(biāo)率分別為1.6%、2.7%和1.5%。礦山開采后，長(zhǎng)期的風(fēng)蝕和雨水淋溶導(dǎo)致尾礦中重金屬進(jìn)入當(dāng)?shù)剞r(nóng)田土壤，增加礦區(qū)周邊土壤重金屬含量，植物雖能直接吸收土壤中的部分水溶態(tài)重金屬，但剩余重金屬會(huì)淋溶至深層土壤，增加土壤治理難度[2-3]。土壤重金屬污染不僅會(huì)造成區(qū)域生態(tài)環(huán)境惡化，還會(huì)通過食物鏈進(jìn)行富集從而對(duì)人類健康產(chǎn)生危害[4]，其中，As、Hg、鎘(Cd)、鉻(Cr)、Pb、銅(Cu)等毒性較強(qiáng)的重金屬即使?jié)舛容^低，也會(huì)對(duì)人體的組織和器官造成嚴(yán)重?fù)p害[5]。

目前，常見的土壤重金屬修復(fù)方法有物理、化學(xué)、生態(tài)修復(fù)法。較之前兩種，利用植物對(duì)礦區(qū)土壤進(jìn)行生態(tài)修復(fù)的方法既經(jīng)濟(jì)實(shí)用，又不易產(chǎn)生二次污染[6]。用于土壤重金屬修復(fù)的植物有桉樹(Eucalyptus robusta)[7]、香根草(Chrysopogon zizanioides)[8-9]、白喜草(Paspalum notatum)[10]、高丹草(Sorghum hybrid)[11]、鐵芒萁(Dicranopteris linearis)[12]等。

香根草是一種多年生草本植物，生長(zhǎng)迅速，根系發(fā)達(dá)，具有極強(qiáng)的生態(tài)適應(yīng)力和耐受能力[13-14]。研究表明，香根草與部分植物混種，如白三葉草(Trifolium repens)、胡枝子(Lespedeza bicolor)、構(gòu)樹(Broussonetia papyrifera)等，不僅可以調(diào)節(jié)土壤酸堿度，還可以改善礦區(qū)土壤養(yǎng)分，在植被恢復(fù)過程中加快礦山的生態(tài)演替速度[15-16]。許鐘丹等[17]研究表明，香根草對(duì)Cu、鋅(Zn)、Cd、As 有吸附效應(yīng)，且隨種植時(shí)間的增加而增加。李甜田等[18]利用香根草對(duì)離子型稀土礦山進(jìn)行修復(fù)，結(jié)果表明香根草根部和莖、葉部對(duì)硒(Se)、Pb、銻(Sb)等稀土元素有富集作用，且隨香根草生物量和種植時(shí)間的增加，根部的富集能力顯著大于莖、葉部。楊兵等[19]利用香根草對(duì)鉛鋅尾礦進(jìn)行改良，結(jié)果表明香根草對(duì)于尾礦的植被重建有較高價(jià)值。然而，目前對(duì)香根草的吸附研究，大都局限于一種重金屬或用其他植物比較重金屬富集能力差異[20-23]，而大多數(shù)礦區(qū)的污染涉及多種重金屬，即復(fù)合污染。因此，研究香根草在復(fù)合污染礦區(qū)生長(zhǎng)及其對(duì)重金屬的吸收效應(yīng)對(duì)運(yùn)用植物在復(fù)合污染礦區(qū)開展生物修復(fù)顯得尤為重要。本研究以香根草為試驗(yàn)材料，設(shè)置4 個(gè)種植密度，通過測(cè)定不同密度和種植時(shí)間對(duì)香根草地上部和地下部重金屬富集和累積特征、香根草生長(zhǎng)和根系特征、土壤中4 種重金屬含量(Hg、As、Sb 和Pb)的變化，旨在闡明香根草復(fù)合污染區(qū)4 個(gè)土壤重金屬的富集特征及其對(duì)土壤重金屬含量的影響，為利用香根草在復(fù)合污染礦區(qū)修復(fù)提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗(yàn)區(qū)位于貴州省興仁市(濫木廠)灶礬山礦區(qū)(104°50′67″ E，25°52′78″ N，海拔1 425 m)。該礦區(qū)是復(fù)合型礦區(qū)，內(nèi)含Hg、As、Sb、Pb 等重金屬，礦山開采已有300 多年的歷史，現(xiàn)已停止開采。開采后遺留了成堆的尾礦、廢渣、廢石。礦區(qū)植被覆蓋率很低，只有少數(shù)幾種植物，如芭茅(Miscanthus floridulus)、芒萁(Dicranopteris pedata)等多年生草本植物生長(zhǎng)。礦區(qū)屬于低緯度高原性亞熱帶溫和濕潤(rùn)季風(fēng)氣候，年均降水量1 315.3 mm，年均氣溫15.2 ℃，年均無霜期280 d，年均日照1 564 h (1990－2019 年平均數(shù)據(jù))。在此氣候條件下，適宜大多數(shù)草類植物生長(zhǎng)。樣地位置在礦區(qū)下方100～150 m，耕作區(qū)上方5 m。

1.2 試驗(yàn)材料與設(shè)計(jì)

香根草來源于貴州大學(xué)草業(yè)科學(xué)實(shí)驗(yàn)室，該品種為印度野生種，移栽時(shí)間在2020 年6 月20 日。試驗(yàn)設(shè)4 個(gè)處理：密度1 (D1)，5 000 株·hm-2；密度2(D2)，8 000 株·hm-2；密度3 (D3)，12 000 株·hm-2；密度4 (D4)，20 000 株·hm-2。每個(gè)小區(qū)面積為10 m ×5 m，3 個(gè)重復(fù)，在小區(qū)右邊選取2 m × 5 m 空白土塊作為對(duì)照。土壤pH 為4.98，顯酸性；土壤有機(jī)碳含量為34.9 g·kg-1，As、Sb、Hg 和Pb 濃度分別為299、10.2、89 和65 mg·kg-1。

1.3 試驗(yàn)方法與分析

2019 年6 月17 日翻耕后移栽香根草，每隔90 d取一次土樣，土樣采用五點(diǎn)取樣(深度20 cm)，每個(gè)密度重復(fù)4 次，去除雜質(zhì)后，裝袋并編號(hào)。帶回實(shí)驗(yàn)室后將土壤樣品風(fēng)干，均質(zhì)和篩選(粉碎并研磨過0.15 mm 尼龍篩備用)。

土壤樣品分析方法參照鮑士旦[24]，其中pH 采用pH 計(jì)法(水土比為2.5 ： 1)測(cè)定；有機(jī)質(zhì)采用K2Cr2O7容量法測(cè)定。

不同密度種植群落采用“S”形布點(diǎn)法選取5 個(gè)樣區(qū)，每隔180 d 取1 次植物樣，每個(gè)樣區(qū)等距離采集植株樣品5 株，分別取其地上部和地下部樣品。根(深度20 cm)用鐵鏟在土壤中挖掘，挖出根后仔細(xì)清洗根以去除附著根的土壤，將香根草用鑷子除去大顆粒物質(zhì)，再用自來水清洗附著在樣品上的污物和泥土，最后用去離子水沖洗3～5 次。用吸水紙吸干后分成根系和莖葉兩部分。根系用Epson V850掃描。掃描后的圖片用WinRHIZO 2019 Pro 分析并計(jì)算出根長(zhǎng)、根表面積。掃描后收集根，先在105 ℃烘箱中殺青30 min，后在75 ℃烘箱烘48 h 至恒重并稱其干重，地上部和根系在研缽中研細(xì)混勻，過0.15 mm 篩后備用。

植物重金屬的測(cè)定：稱取0.6 g 植物樣品，加入6 mL 硝酸、3 mL 鹽酸和3 mL 氫氟酸，于消解罐中消解，消解方法參照(HJ700-2014)[25]，植物各部位重金屬(Hg、Pb、Sb、As)采用電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS)測(cè)定。土壤中重金屬使用便攜式X 熒光重金屬分析儀(F-Max)測(cè)定，用GBW7405 (GSS-5)進(jìn)行校正，回收率89%～94% (表1)。

表1 4 種重金屬元素測(cè)定標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)值及回收率(n= 4)Table 1 Measurements of the standard material values and recycling rates of four heavy metals (n= 4)

1.4 植物富集

植物富集系數(shù)(bioconcentration factors, BCF)[26]反映植物從土壤中吸收重金屬的能力。富集系數(shù)越大對(duì)重金屬的富集能力越強(qiáng)。

式中：C植物表示植物各器官的重金屬含量(mg·kg-1)；C土壤表示土壤中重金屬的含量(mg·kg-1)。

1.5 數(shù)據(jù)分析方法

采用SPSS 22.0 進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，采用單因數(shù)方差分析(ANOVA)分析密度和種植時(shí)間對(duì)測(cè)定參數(shù)的影響，通過Duncan 多重比較以檢驗(yàn)測(cè)定參數(shù)在不同密度之間的差異(P< 0.05)，圖表中數(shù)據(jù)以平均值 ± 標(biāo)準(zhǔn)誤差表示，采用Origin 2019 軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 根系特征與生物量

隨著種植密度的增加，香根草的株高、分枝數(shù)、根長(zhǎng)和根表面積明顯增加，且4 個(gè)指標(biāo)在D4時(shí)達(dá)到最大；此外，在不同采樣時(shí)間，均出現(xiàn)隨著種植密度的增加，4 個(gè)指標(biāo)均明顯增加(表2)。伴隨密度的增加，根系和地上部干重顯著增加，在D4時(shí)達(dá)到最大值(圖1)，種植360 d 的地上部和根系生物量均高于180 d 的地上部和根系生物量。香根草前期的根冠比大于生長(zhǎng)后期的根冠比，且低密度的根冠比顯著高于高密度根冠比(圖2)，在0～180 d時(shí)，D1、D2顯著大于D3、D4；在360 d 時(shí)，D1顯著大于D2、D3和D4。

圖1 不同密度對(duì)香根草單位面積生物量的影響Figure 1 Effect of different planting densities on the biomass of vetiver grass per unit area

圖2 不同密度對(duì)香根草根冠比的影響Figure 2 Effect of planting density on the root-shoot ratio of vetiver grass

表2 4 個(gè)種植密度下香根草的株高、分枝數(shù)和根系特征Table 2 Plant height, number of branches, and root system length and surface area of vetiver grass

2.2 不同種植密度香根草中重金屬的含量變化

2.2.1 地上部和根系重金屬含量的變化

在兩個(gè)采樣時(shí)間段內(nèi)，香根草地上部Hg 濃度在D1、D4兩個(gè)密度中較高，且顯著高于D2、D3(P<0.05) (圖3)。隨種植密度的增加，地上部As 濃度顯著降低，但地上部Pb 濃度顯著升高。隨種植密度的增加，地上部Sb 濃度增加，表現(xiàn)為D4、D3、D2顯著大于D1，但D4、D3、D2差異不顯著。在4 個(gè)密度下，地上部4 種重金屬濃度均隨種植時(shí)間的增加而增加。在兩個(gè)采樣時(shí)間段內(nèi)，除重金屬Pb 外，香根草根中Hg、Sb 和As 的濃度均隨著種植密度的增加而顯著降低，且表現(xiàn)為D1> D2> D3> D4；Pb 濃度表現(xiàn)出隨種植密度的增加而增加，表現(xiàn)為D1

圖3 香根草地上部和根中重金屬濃度Figure 3 Concentrations of heavy metals in the shoots and roots of vetiver grass

2.2.2 根系對(duì)重金屬的富集變化

由圖4 可知，不同種植密度下香根草根系重金屬的富集系數(shù)變化，種植180 d 后，香根草4 個(gè)密度地下部As、Sb、Hg、Pb 的富集系數(shù)的范圍為0.04～0.07、0.06～0.25、0.12～0.27、0.07～0.22；種植360 d后，重金屬的范圍為0.06～0.10、0.10～0.37、0.07～0.33、0.12～0.27。4 種重金屬在同一種植密度下，隨種植時(shí)間的增加，其相應(yīng)的富集系數(shù)也增加；As 在種植180 d，隨種植密度的增加，富集系數(shù)先減少后增加再減少；Sb、Hg 表現(xiàn)出隨種植密度的增加，富集系數(shù)顯著減少，Pb 則與之相反，As 的富集系數(shù)最小且其變化幅度較小，Hg、Pb 和Sb 的富集系數(shù)變異大且顯著受種植密度的影響。

圖4 香根草根系重金屬的富集系數(shù)Figure 4 Enrichment coefficients of heavy metals in the roots of vetiver grass

2.2.3 香根草重金屬積累量與根系特征的相關(guān)性

在香根草的4 個(gè)密度中，香根草根中每平方米重金屬Hg、Pb、Sb、As 的積累量都隨種植時(shí)間段增加而增加(圖5)，種植180 d，每平米香根草對(duì)As、Sb、Hg、Pb 的最大吸收量分別為7.24、1.04、9.24、13.9 mg，種植360 d 的重金屬吸收量分別比180 d 提高44% (As)、42% (Sb)、25% (Hg)和44% (Pb)。在兩個(gè)采樣時(shí)間段內(nèi)，Hg 表現(xiàn)為在180 d 時(shí)，除D1外，隨種植密度的增加而增加，在360 d 時(shí)，表現(xiàn)出除D3外，各密度間無顯著差異。As 積累量總體表現(xiàn)出隨種植密度的增加而減少。Pb 和Sb 在兩個(gè)時(shí)間段內(nèi)都表現(xiàn)出隨種植密度的增加而增加。不同重金屬積累量與根系特征的Pearson 相關(guān)性分析表明，地上和根部干重與Sb、Hg、As 顯著相關(guān)(P< 0.05) (表3)；根長(zhǎng)和根表面積與Sb、Hg、As 顯著相關(guān)；地上部干重、根部干重、根長(zhǎng)、根表面積與Pb 無顯著相關(guān)性，表明在香根草富集重金屬的過程中，Sb、Hg、As 存在著協(xié)同作用，重金屬Sb、Hg、As 的累積量隨香根草地上部和根部干重增加而增加。

圖5 每平方米香根草重金屬積累量Figure 5 Accumulation of heavy metals per square meter of vetiver grass

表3 香根草重金屬積累量及其根系特征和物質(zhì)積累的相關(guān)系數(shù)Table 3 Correlation analysis of heavy metal accumulation in vetiver grass and its root characteristics and material accumulation

2.3 不同密度和生長(zhǎng)時(shí)期土壤重金屬含量變化

采樣90 d，隨著種植密度的增加，土壤As、Sb、Pb 濃度總體呈下降趨勢(shì)，Hg 無顯著變化，在4 個(gè)采樣時(shí)期，土壤As 含量變化最大，其次是Pb 和Sb，Hg 變化幅度不大(表4)。隨著采樣時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤As、Sb 和Pb 含量顯著下降(P< 0.05)。在不同采樣時(shí)間均發(fā)現(xiàn)，隨著種植密度增大，土壤As 含量顯著降低；90～360 d 內(nèi)，D4比D1土壤砷含量下降范圍 為68.64～101.50 mg·kg-1。土 壤Sb 和Pb 含 量 的變化幅度較小，土壤Hg 含量無顯著變化(表4)。

表4 土壤中的重金屬濃度在不同密度和不同時(shí)間的變化Table 4 Changes in soil heavy metal concentration at different densities and harvest times

3 討論

3.1 香根草對(duì)復(fù)合污染區(qū)土壤重金屬的富集作用

植物對(duì)重金屬具有富集作用[27-30]且對(duì)不同的重金屬具有一定的耐受能力[30]，但僅研究了植物對(duì)單一重金屬的富集作用。本研究發(fā)現(xiàn)：香根草能夠同時(shí)富集復(fù)合污染礦區(qū)土壤中的Hg、As、Sb 和Pb，表明香根草對(duì)多種重金屬都具有富集能力[31]。香根草能富集多種重金屬可能與物質(zhì)分配[32-33]和有機(jī)酸的分泌有關(guān)[34-36]。香根草前期以根系生長(zhǎng)占主導(dǎo)，生長(zhǎng)后期是地上部分生長(zhǎng)占優(yōu)勢(shì)，地上生物量的增加會(huì)降低重金屬濃度以緩解重金屬帶來的影響[30]。香根草根系能夠分泌有機(jī)酸，有機(jī)酸與重金屬離子發(fā)生絡(luò)合或螯合，極大地提高了植物對(duì)重金屬耐受性和解毒能力[32-36]。如羅慶等[37]研究發(fā)現(xiàn)東南景天(Sedum alfredii)可通過調(diào)節(jié)分泌物來耐受或超富集Cd，同時(shí)它的18 種分泌物(乙酸、草酸、苯甲酸等)在不同Cd 濃度之間存在顯著差異。香根草對(duì)重金屬的累積量隨種植密度和種植時(shí)間的增加而增加；首先，這與地上部和地下部生物量隨密度和種質(zhì)時(shí)間的增加而增加有關(guān)；其次，根系干重、根系長(zhǎng)度和根系表面積的增加能夠增加土壤根系于土壤重金屬的接觸和吸收，提高了對(duì)重金屬的攔截和吸收面積以提高對(duì)重金屬的吸收。香根草對(duì)重金屬的累積量隨種植時(shí)間的增加而增加，說明香根草可以隨著干物質(zhì)量的累積而對(duì)多種重金屬達(dá)到持續(xù)吸收的效果。本研究進(jìn)一步發(fā)現(xiàn)：香根草對(duì)重金屬的累積量存在顯著差異(Pb 的累積量最大，As 和Hg 次之，Sb 最少)，這反映出香根草對(duì)不同重金屬的耐受能力可能不同[34-36]。

程英等[28]研究表明，根中積累的Hg 占植株吸收Hg 總量的75%～90%，說明Hg 主要在滯留在根系中。本研究結(jié)果表明：香根草地下部重金屬濃度顯著大于地上部重金屬濃度，表明4 種重金屬主要滯留在根部，說明其根部存在運(yùn)輸攔截機(jī)制，重金屬向地上部轉(zhuǎn)移比率較低，降低重金屬對(duì)植物的毒害作用。上述現(xiàn)象與根系對(duì)重金屬的區(qū)隔化有關(guān)[38]。伴隨密度的增加，根系Hg 和Sb的富集系數(shù)逐漸下降但根系Pb 的富集系數(shù)逐漸增加，說明香根草根系重金屬富集系數(shù)與密度有關(guān)。根系Hg 和Sb 的富集系數(shù)隨密度增加而下降可能與根系干重的逐漸增加有關(guān)。根系Pb 富集系數(shù)隨密度增加說明根系干重的增加能夠進(jìn)一步促進(jìn)香根草對(duì)Pb 的吸收。與超富集植物蜈蚣草(Pteris vittata)相比，蜈蚣草對(duì)As 的富集系數(shù)為香根草的2～3 倍[39]，但香根草單位面積的生物量是蜈蚣草的約6 000 倍，香根草單位面積重金屬累積量上大于蜈蚣草。此外香根草的治理成本顯著低于蜈蚣草。故在綜合考慮重金屬污染面積，污染環(huán)境，及治理成本，可以選擇富集系數(shù)適中，且生物量大的香根草。

3.2 復(fù)合污染區(qū)土壤重金屬含量對(duì)香根草種植的響應(yīng)

種植香根草后，土壤重金屬As、Hg 和Sb 含量顯著下降，土壤重金屬含量的下降伴隨種植密度和時(shí)間的增加而逐漸增加，說明香根草對(duì)土壤中重金屬含量的影響呈現(xiàn)出明顯的密度和時(shí)間依賴性。土壤重金屬含量的下降與植物對(duì)重金屬的富集有關(guān)。本研究同時(shí)發(fā)現(xiàn)：土壤As 含量的下降幅度最大，土壤Pb 下降次之，土壤Sb 含量下降最少；說明香根草對(duì)土壤重金屬的含量影響存在一定的差異。在種植香根草的土壤環(huán)境中，根際微生物與根系分泌物共同作用，可增強(qiáng)重金屬生物有效性[40]，從而促進(jìn)根系對(duì)土壤重金屬的吸收而降低土壤重金屬含量，因此需明確不同密度和種植時(shí)間對(duì)香根草根際微生物群落組成的變化及其在重金屬富集中的作用。

4 結(jié)論

不同種植密度香根草有效降低復(fù)合污染土壤中的重金屬含量，且含量的降低與密度有關(guān)，20 000株·hm-2的效果最好。2)香根草對(duì)不同重金屬的吸收量表現(xiàn)為Sb > Hg > Pb > As，香根草As、Sb、Hg的積累量與根長(zhǎng)、根表面積呈極顯著正相關(guān)關(guān)系。長(zhǎng)時(shí)間種植香根草后根部重金屬富集顯著高于短時(shí)間種植草根草根部重金屬富集，香根草對(duì)重金屬的吸收主要在根部。香根草的總生物量隨種植密度的增加而增加，生物量的增加促進(jìn)了Hg、Pb、Sb 在地上部的積累。